UVECO
Induction of microbial community responses and dissolved organic matter transformations by UltraViolet radiation in marine ECOsytems

	I. INTÉRÊT SCIENTIFIQUE
	>   Le rayonnement ultraviolet dans le milieu marin
	>   Les dommages causés par le rayonnement UV aux organismes planctoniques
	>   Les processus de photoaltération de la matière organique dissoute
	>   Impact du rayonnement UV sur les processus de dégradation biologique et photochimique des composés soufrés du type DMS et DMSP
	2. OBJECTIFS DU PROJET UVECO  (click to go..)
	Sites d'étude retenus dans le projet UVECO (click to go to ..)
1. INTÉRÊT SCIENTIFIQUE
Le rayonnement ultraviolet dans le milieu marin
	Le rayonnement solaire produit un large spectre de radiations dont une partie correspond à des radiations ultraviolettes (UV) dont les longueurs d’ondes sont comprises entre 200 et 400 nm. Le rayonnement UV-C, compris entre 200 et 280 nm, est efficacement absorbé par l’atmosphère et n'atteint pas la surface de la terre. Le rayonnement UV-B, compris entre 280 et 320 nm, est fortement absorbé par l’ozone de la stratosphère et donc partiellement éliminé des radiations atteignant la surface de la terre (Fig. 1). Cependant, les UV-B résiduels (principalement entre 300 et 320 nm) peuvent induire des effets prononcés sur les organismes vivants et la matière organique détritique. Le rayonnement UV-A, compris entre 320 et 400 nm, est très peu absorbé par l’atmosphère et atteint la surface de la terre sans atténuation. Ce dernier, comme le rayonnement visible (400-700 nm), est atténué par la charge en aérosols de l'atmosphère et la nébulosité (Fig. 1).     Le flux d'UV-B atteignant la surface de la terre constitue l'une des variables physiques susceptibles d'être modifiée dans l'avenir en raison des changements climatiques d'origine anthropique ou naturelle. L'un des facteurs majeurs responsables de l'augmentation du flux d'UV-B résulte de la diminution de la couche d'ozone liée au rejet dans l'atmosphère de composés chimiques destructeurs d'ozone comme les chlorofluorocarbones (CFC). Ce phénomène a atteint une dimension considérable en Antarctique, mais il touche également dans une moindre mesure l'Arctique et des latitudes moyennes des deux hémisphère à certaines périodes de l'année (Hofmann et Deshler, 1991 ; McKenzie et al., 1999). Un rapport récent (1) indique que les dispositions prises en matière de réduction des émissions de CFC semblent efficaces (même si un trou d'ozone d'une ampleur jamais égalée a été enregistré en 2000 en Antarcticque; Angell et al., 2000), et que le problème pourrait être résolu dans les prochaines décennies. Cependant, ce rapport indique également que si le rayonnement UV (UV-R) a pu augmenter de l'ordre de 10% dans certaines régions, la diminution de la couche d'ozone n'est pas le seul facteur explicatif. Des modifications de l'albedo de surface, de la couverture nuageuse, des aérosols de la troposphère peuvent également influer à grande échelle sur le flux d'UV atteignant la surface du globe. La nébulosité et la quantité d’aérosols sont susceptibles de variations significatives dans les prochaines années du fait de la combustion des fuels fossiles (et de la production concomitante de composés organiques solubles en phase aqueuse qui peuvent agir comme noyaux de condensation) et du changement global de climat (et de l’émission probable de DMS pouvant produire in fine des sulfates et des noyaux de condensation). Ces deux paramètres étant étroitement liés au changement global, des travaux futurs devraient permettre d’évaluer leurs effets sur le rayonnement UV à la surface de l’océan (Moran et Zepp, 2000).   Dans la colonne d’eau, la pénétration des UV-R est contrôlée par le coefficient d’atténuation diffuse Kd, qui correspond à la transmittance de la lumière solaire dans l’eau de mer (Jerlov, 1976 ; Sogandares et Fry, 1997). Les valeurs de Kd indiquent que les UV-R de plus courtes longueurs d’ondes sont atténués plus rapidement et que le degré d’atténuation décroît du domaine UV vers le domaine visible (Smith et Baker, 1979). Par exemple, en Atlantique tropicale, les profondeurs du 10% du flux d’UV de surface sont respectivement de 25, 35 et 60 m à 320, 340 et 380 nm (Herndl et al., 1998). Néanmoins, le Kd ne varie pas seulement avec la longueur d’onde : il peut varier en fonction du type d’environnement marin considéré (Smith et Baker, 1979 ; Moran et Zepp, 2000). En effet, le coefficient d’absorption des UV dans les eaux naturelles dépend fortement des concentrations en matière organique dissoute (MOD), en substances jaunes dissoutes (MOD chromophorique), en détritus et matériel particulaires et en biomasse phytoplanctonique (Smith et Baker, 1979 ; Kirk, 1994b ; Moris et al., 1995 ; Nelson et Guarda 1995 ; Siegel et Michaelis, 1996 ; Sommuraga et Psenner, 1997 ; Stambler et al., 1997 ; Smith et al., 1999). Le coefficient d’absorption de la MOD est très faible en fin du domaine visible (dans le rouge) et augmente exponentiellement avec la diminution de la longueur d’onde dans le domaine UV. Les systèmes marins côtiers sont donc caractérisés par un Kd élevé tandis que les eaux pélagiques possèdent un Kd beaucoup plus faible. Les profondeurs de 1% du flux UV de surface à 320 nm sont pour des systèmes côtiers et pélagiques typiques respectivement de 6,8 et de 49 m (Moran et Zepp, 2000). La MOD chromophorique contribue majoritairement à l’absorption des UV-R dans l’océan, en particulier dans les régions côtières (Kirk, 1994b ; DeGrandpre et al., 1996) mais également dans les eaux oligotrophes (Siegel et Michaelis, 1996). Cependant les travaux préliminaires de Vasilkov (2001), ont indiqué que la Méditerranée apparaît comme une zone relativement exposée aux UV-R avec un éclairement UV de surface (moyenné sur 5 jours) de 8 kJ.m-2 (l : 290 à 400 nm) et une profondeur du 10 % du flux UV-R de surface de 17 m. De nombreux écosystèmes aquatiques marins et d’eaux douces sont donc susceptibles d’être exposés à une augmentation (ou à une diminution) des flux d'UV-B au cours des prochaines années. Il est donc important de continuer à évaluer les effets des UV-R sur les écosystèmes aquatiques afin de prédire l’impact d’une éventuelle modification du flux d'UV à la surface des océans.
	Les dommages causés par le rayonnement UV aux organismes planctoniques
	Parmi les différents dommages causés par le rayonnement solaire, ceux causés à l’ADN sont les plus importants. L’absorption directe de photons UV-B par l’ADN entraîne la formation de liaisons entre des bases pyrimidines adjacentes qui bloquent l’ADN polymérase et les enzymes de reverse transcriptase. Les UV-A et la lumière visible (400 à 700 nm; PAR) entraînent quant à eux des dommages indirects qui résultent de l’absorption de photons de ces bandes spectrales par différents chromophores (e.g., NADH, NADPH, flavines, protéines). Ces molécules peuvent alors transférer leur énergie à l'ADN et l'endommager ou conduire à la formation d'espèces d'oxygène réactifs, dommageables pour l'ADN, les protéines et les lipides. Les dommages directs ou indirects causés à l'ADN conduisent aux mêmes effets avec un blocage de l'activité de synthèse et de division. Une réparation incomplète de ces dommages peut conduire à la mort cellulaire ou à l'apparition de mutations. Le rayonnement UV et visible entraîne également une multitude d’autres effets, principalement au niveau des membranes dont la plupart sont "sublétaux" (e.g., altération de la perméabilité membranaire, du transport actif, de la chaîne de transport d'électron, ou du gradient électrochimique transmembranaire). Ces dommages peuvent affecter la croissance et la division cellulaire et agir en synergie avec les dommages causés à l’ADN pour augmenter la létalité (Fig. 2).   Les réponses du phytoplancton à l'intensité lumineuse visible reçue sont nombreuses et complexes (métaboliques, physiologiques). Le rayonnement UV a également un impact important sur ces organismes qu'il est important de bien appréhender mais surtout de bien différencier des effets induits par le PAR qui peuvent au final se traduire par le même type d'effet (production de pigments photoprotecteurs, croissance réduite, production primaire inhibée, photodégradation de certains composants cellulaires) mais engendré par des mécanismes physiologiques totalement différents. Le rayonnement UV peut induire une baisse significative de la production primaire, qui a pu être mesurée jusqu'à une profondeur de 20 m en Antarctique durant un événement de trou d'ozone (Smith et al., 1992). Ces effets se traduisent également par une diminution importante des valeurs des paramètres photosynthétiques du phytoplancton (Behrenfeld et al., 1995 ; Häder et al., 1998) et par une augmentation importante de l'excrétion de photoproduits dans le milieu extracellulaire (Pausz et Herndl, 1999). Il faut noter que l'inhibition de la production primaire n’est pas nécessairement accompagnée d’une variation significative des concentrations en chlorophylle ou des composés photoprotecteurs (Vinebrooke et Leavitt, 1998). Par ailleurs, il est connu que la sensibilité du phytoplancton vis-à-vis du rayonnement UV varie en fonction des espèces (Karentz et al., 1991; Wängberg et al., 1996). Bien qu’aucune étude ne l'ait clairement établi pour le milieu marin, il est vraisemblable que cette sensibilité est plus importante pour les petites classes de taille, notamment les picocyanobactéries (Prochlorococcus et Synechococcus), du fait que leur génome ne présente qu'une faible redondance de gènes ce qui accroît [FP1]  l'impact des mutations. L’étude par cytométrie en flux du cycle cellulaire de Prochlorococcus dans le milieu naturel a suggéré que cet organisme pourrait résister aux effets néfastes des UV-R sur l’ADN en surface en décalant de plusieurs heures le début de la phase de synthèse de ce composé par rapport aux populations plus profondes (Vaulot et al., 1995). Fig. 2. Les différentes étapes qui conduisent au stress cellulaire à partir de l'exposition au rayonnement UV. Les dommages peuvent être occasionnés directement par la dégradation photochimique de biomolécules (chemin 1) ou indirectement via la production de composés d'oxygène réactifs (chemin 2a), qui peuvent alors causer des dommages plus généraux à l'intérieur de la cellule (chemin 2b). Le stress se manifeste en termes d'augmentation de la demande énergétique liée aux mécanismes de protection et de réparation mis en place; de modifications dans la composition cellulaire (e.g., contenu lipidique), qui peut affecter la qualité nutritionelle des cellules pour les maillons trophiques supérieurs; de baisse du taux de croissance résultant des dommages photochimiques et de l'augmentation de la demande énergétique (diminution du rendement de croissance); et, après une exposition importante, d'une augmentation de la mortalité.   Les bactéries hétérotrophes sont également particulièrement exposées au stress UV-R, car en plus de leur petite taille et leur faible redondance génique, la plupart d’entre elles (à l’exception des bactéries photosynthétiques non-oxygéniques) ne sont pas capables [FP2]   de photoprotection par des chromophores (Garcia-Pichel, 1994). Différentes études ont fait la preuve que les UV-R avaient un effet inhibiteur sur différentes fonctions physiologiques des bactéries marines (activités de synthèse, de division, exoenzymatiques, …) (Miller et al., 1999), même si, comme pour le phytoplancton, les bactéries marines présentent une certaine diversité de résistance au stress UV-R (Joux et al., 1999; Arietta et al., 2001). Il a été montré que les UV-R pouvaient réduire de 40 à 70% l'activité bactérienne en surface (Herndl et al., 1993; Aas et al., 1996; Sommaruga et al., 1997; Joux et al., données non publiées [travaux du PNEC ART5]). Afin de réparer ces dommages, les bactéries sont capables de mettre en place des mécanismes de réparation à la lumière (photoréactivation par les UV-A et la lumière visible plus en profondeur) ou à l'obscurité (recombinaison/excision). Les UV-R pourraient donc modifier la distribution spatiale (en fonction de la profondeur) et temporelle (cycle jour/nuit) de l'activité bactérienne hétérotrophe. Les UV-R pourraient également modifier les voies biogéochimiques de transformation de l'azote, du phosphore et du soufre, du fait de la sensibilité de certaines espèces bactériennes impliquées dans le cycle de ces éléments (Jeffrey et al., 2000).
Les processus de photoaltération de la matière organique dissoute
	Des hypothèses récentes attribuent une place grandissante au rôle des réactions photochimiques sur l'accessibilité et la biodégradabilité de la MOD par les bactéries (Bano et al., 1998 ; Benner, 1998). De larges modifications des molécules organiques comme les acides gras et certains composés carbonylés comme les acides dicarboxyliques, les cétoacides ou les composés dicarbonylés ont déjà été observées dans l’atmosphère du fait de réactions directement ou indirectement liées aux processus de photo-oxydation (Kawamura et Gagosian, 1987; Sempéré et Kawamura, soumis, et références internes). Il est important de noter que ces molécules interviennent dans le cycle de respiration des organismes hétérotrophes et seraient abondamment présentes dans les couches supérieures de l’Océan (Steinberg et Bada, 1984). Cependant, du fait des difficultés analytiques liées à la matrice saline, peu de travaux se sont concentrés sur l’étude de ces composés. Cependant, des travaux indiquent que la réponse du bactérioplancton en présence de MOD exposée aux UV est fonction de l’origine et certainement de la composition de la MOD avant exposition à ce rayonnement (Naganuma et al., 1996 ; Obernosterer et al., 2001). Initialement labile, du matériel pourrait devenir plus réfractaire à la dégradation biologique et être à l’origine de la formation de composés oxydants dommageables pour les organismes (Xenopoulos et Bird, 1997). Inversement, certains composés réfractaires deviendraient facilement utilisables par les organismes de la boucle microbienne (production d’acides organiques de faible poids moléculaire, de composés azotés comme l’ammonium, d’acides aminés libres et de phosphate). Concernant les transformations de la MOD sous l'effet des rayonnements UV, quelques travaux ont porté sur la production de composés carbonyles (Zhou et Mopper 1997). D'autres études (Goes et al., 1996) se sont également intéressées aux conséquences du rayonnement UV naturel sur la distribution moléculaire des sucres et des acides aminés qui résultent en partie de la dégradation de polysaccharides ou de protéines. Bien que certaines de ces molécules comme les sucres n’absorbent pas directement les UV-R, nos travaux préliminaires réalisés dans le cadre du PNEC ART5 (Tedetti, 2002), indiquent clairement que la photolyse UV des nitrates peut induire une production de photosensibilisateurs comme les radicaux OH.. Ces radicaux pouraient modifier la structure moléculaire des sucres ou des acides gras et produire des molécules à faible poids moléculaire facilement assimilables par les bactéries. L'effet d'une modification de la distribution moléculaire des sucres, des composés carbonylés et des acides aminés sur l'assimilation bactérienne suite à une exposition aux rayonnements UV reste encore relativement inexploré. Plus de 80% de la DOM formée en milieu marin sont minéralisés par les bactéries marines (Del Giorgio et al., 1997) dont 15% dans la couche de surface océanique (Bianchi et al., 1999) soumise aux échanges gazeux air-mer et au rayonnement ultraviolet. Les facteurs contrôlant le rendement de croissance des bactéries (rapport du carbone transformé en biomasse sur le carbone organique ingéré) apparaissent comme relatifs aux conditions environnementales et physiologiques ainsi qu’à la qualité du substrat. Par exemple, la photodégradation de la DOM produit des composés à faible poids moléculaire qui sont généralement plus oxydés que les molécules précurseurs. Ces molécules oxydées tels les acides organiques à faible poids moléculaire, sont utilisées avec moins d’efficacité par les bactéries que des substrats riches en énergie. Des résultats préliminaires indiquent une modification de l’ampleur de la respiration bactérienne suivant l’intensité des UV-R. De la même manière, les dommages cellulaires des bactéries peuvent modifier les capacités minéralisatrices des bactéries (Aas et al., 1996 ; Miller, 2000).   L'oxydation photochimique directe de la matière organique dissoute colorée (CDOM) en carbone inorganique dissous est également un processus important à prendre en considération. La photooxydation chimique de la CDOM dans les zones côtières pourrait ainsi expliquer le puits de carbone organique dissous d'origine terrestre (Johannessen et Miller, 2001). Dans le milieu océanique, ce processus n'a jamais été quantifié de manière précise, mais on suppose qu'il pourrait constituer un puits important pour la MOD produite in situ (Mopper et al., 1991).   Compte tenu des fortes variations saisonnières et inter annuelles du flux de photons et des teneurs en MOD dans la couche superficielle océanique, il est important de préciser les processus photochimiques de manière qualitative et quantitative. C’est en effet pendant la période de plus fort rayonnement (mai-juillet) que se trouvent associées une forte production primaire avec une production et une accumulation de MOD dans les eaux de surface (Blight et al., 1995 ; Williams 1995).
Impact du rayonnement UV sur les processus de dégradation biologique et photochimique des composés soufrés du type DMS et DMSP
	L'impact du rayonnement UV sur le cycle du sulfure de diméthyle (DMS) et du propionate de diméthyle sulfonium (DMSP), le principal précurseur du DMS, s'exerce à différents niveaux :   -          en inhibant la croissance des organismes phytoplanctoniques possédant du DMSP -          en stimulant l'accumulation de DMSP à l'intérieur des cellules phytoplanctoniques -          en inhibant la dégradation bactérienne du DMSP et du DMS -          en dégradant photochimiquement le DMS   Les prymnesiophytes sont les principaux producteurs du DMSP (Belviso et al., 2001). Les régions polaires, sub-polaires et tempérées qui sont les plus touchées par la diminution de la couche d'ozone, et donc par une augmentation du flux d'UV-B, sont aussi le siège d'efflorescences massives de prymnesiophytes tels que Phaeocystis sp. et de Emilinia huxleyi. La grande sensibilité de E. huxleyi au stress UV-B a été démontrée au laboratoire (Buma et al., 2000 ; Garde et Caillau, 2000). En inhibant la croissance des organismes phytoplanctoniques possédant du DMSP, l'augmentation du rayonnement UV-B devrait réduire la concentration du DMSP dans les eaux de surface.  Cependant, Sunda et al. (2002) ont montré que E. huxleyi pouvait augmenter sa capacité de synthèse de DMSP en réponse à différents stress oxydatifs  (forte concentration en Cu2+, limitations en Fe ou en CO2, exposition au rayonnement UV). Le DMSP agirait comme un agent antioxydant permettant de neutraliser les composés d'oxygène réactifs générés à l'intérieur de la cellule par les différents facteurs de stress oxydatifs. L'étude de la réponse due au stress UV montre que l'augmentation de la concentration intracellulaire du DMSP n'est apparemment pas stimulée par le rayonnement UV-B mais plutôt par le rayonnement UV-A (Sunda et al., 2002 ; van Rijssel et Buma 2002). Ce résultat semble assez logique si on considère que les photons des UV-A sont les principaux responsables des dommages oxydatifs. La sensibilité de la concentration de DMSP de surface à une augmentation du rayonnement UV-B dans les hautes et moyennes latitudes serait donc d'autant plus grande du fait de l'absence d'effet compensatoire au niveau de la physiologie des algues. Le DMSP constitue une source importante, voire essentielle, de soufre pour les bactéries, mais également une source de carbone non négligeable (Kiene et al., 2000). L'effet des UV-B sur la consommation bactérienne du DMSP en solution dans l'eau de mer est plutôt faible et résulterait, selon Slezak et al. (2001), de l'inhibition partielle de l'activité bactérienne. Celui des UV-A est bien plus important (Slezak et al., 2001). Enfin, en bout de chaîne, la photolyse du DMS paraît plus efficace dans le domaine des UV-A que celui des UV-B (Kieber et al., 1996 ; Brugger et al., 1998). Cette photolyse s'effectue principalement de manière indirecte en présence de photosenbilisateurs (Brimblecombe and Shooter, 1986) et l'importance du processus de photolyse augmente avec celle de la concentration de MOD (Brugger et al.,1998).   Il semble donc que l'effet des UV-A sur les processus de production et de destruction des composés soufrés du type DMSP et DMS soit supérieur à celui des UV-B. En conséquence, les effets climatiques sur les processus de photolyse et de dégradation du DMSP par les bactéries pourraient plus se poser en termes de changement du flux d'UV-A, lié à la nébulosité, plutôt que d'UV-B, lié à la diminution de la couche d'ozone.